Atti del seminario CISBA “Presente e futuro della biologia negli ambienti acquatici”, Cervia (RA) 29/11–1/12/2016.
Diatomee in tempi di magra: indicazioni per il monitoraggio dei fi umi mediterranei intermittenti
Francesca Bona*, Elena Piano, Guido Badino, Elisa Falasco
DBIOS, Università di Torino, Via Accademia Albertina 13 – 10123 Torino, Italia
* Referente per la corrispondenza: francesca.bona@unito.it
Pervenuto il 14.3.2017; accettato il 26.7.2017
Riassunto
I corsi d’acqua intermittenti rappresentano la tipologia dominante nelle regioni mediterranee. Essi sono caratterizzati da un andamento molto irregolare delle portate, con forti magre e asciutte in estate, che conferiscono a questi corsi d’acqua caratteristiche ecologiche uniche, sia come habitat sia come biocenosi, e pongono una serie di problematiche specifi che all’applicazione del biomonitoraggio previsto dalla Direttiva 2000/60/CE. Sono qui riportate le considerazioni emerse dagli studi effettuati dagli autori su cinque fi umi della Liguria occidentale appartenenti a questa tipologia, in merito alla risposta della comunità di diatomee all’intermittenza dei fl ussi idrici.
A questo fi ne, il campionamento è stato effettuato sia sul transetto tradizionale previsto dai metodi standard, sia su microhabitat con caratteristiche fi siche diverse. Oltre agli indici diatomici correntemente in uso, sono state testate altre metriche, di tipo sia composizio- nale sia strutturale e funzionale. I risultati confermano che gli indici diatomici non rispondono all’alterazione idromorfologica e che in molti casi raggiungono valori superiori agli stessi siti di riferimento. Parametri maggiormente in grado di discriminare diversi livelli di alterazione idromorfologica sono legati ad alcuni tratti biologici delle specie, come l’aerofi lia e la risposta alla velocità della corrente, la presenza di taxa importanti dal punto di vista conservazionistico e la percentuale di clorofi lla a prodotta dalle diatomee rispetto al totale.
Questi risultati possono essere utili per la defi nizione di nuovi indici legati alle alterazioni indotte dalla scarsità d’acqua, fenomeno in costante aumento anche al di fuori delle regioni mediterranee.
PAROLECHIAVE: alterazioni idromorfologiche / microhabitat / ecologia delle diatomee / lista rossa / clorofi lla Diatoms in droughts: suggestions for the biomonitoring of intermittent rivers
Intermittent rivers represent the dominant typology in the Mediterranean watersheds. They are characterized by a very irregular hydro- logical regime, with very low fl ow and droughts in the summer that confer to these watercourses unique ecological characteristics, in terms of aquatic habitat and biocoenoses. This sets in turn a series of specifi c issues in the application of biomonitoring programmes from the Directive 2000/60/CE. Here are reported considerations supported by the studies we carried out on fi ve intermittent rivers of west Liguria, regarding the response of diatom community to the intermittence of the water fl ows. To this goal, samplings have been carried out following both the standard approach based on the transect and a new method that considers both on the anticipated traditional transect from the standard methods, and on microhabitats characterized by different physical characteristics. In addition to the diatom indices currently in use, compositional, structural and functional metrics have been considered.The results confi rm that the diatomic indices do not respond to the hydromorphological alteration and that in many cases they reach values that are even higher than refer- ence sites. By contrast, parameters able to discriminate different levels of physical alteration are related to species autecology towards moisture and current velocity, the presence of threatened taxa and the percentage of chlorophyll a produced by diatoms in comparison to the total one. These results can be useful for the defi nition of new indices that respond to impacts linked to water scarcity, phenomenon which is constantly increasing also out of Mediterranean regions.
KEYWORDS: hydromorphological alterations / microhabitat / diatom ecology / Red List / chlorophyll
INTRODUZIONE
Le regioni mediterranee sono caratterizzate da inverni temperati, in cui si concentra la maggior parte delle precipitazioni, e da estati calde e secche in cui gli eventi piovosi sono sporadici. I corsi d’acqua di queste regioni presentano forti magre e asciutte nel periodo estivo e in generale fl ussi idrici irregolari, caratteristiche ulterior- mente accentuate dai recenti cambiamenti climatici. La tipologia fl uviale più diffusa nelle regioni mediterranee è quella dei “fi umi intermittenti”, defi niti da Matthews (1998) come “i corsi d’acqua che possiedono uno scor- rimento costante per un periodo di tempo compreso tra il 20 e l’80% dell’anno”. Gli effetti dell’intermittenza sull’ecosistema fl uviale sono molteplici: in primo luogo, si assiste ad una progressiva riduzione dei fl ussi e degli habitat propriamente acquatici, a favore di porzioni sempre maggiori di habitat emersi, con interruzione della connettività idrologica sia in senso trasversale sia in senso longitudinale. La diversità idraulica del fi ume si riduce notevolmente, il fl usso diventa debole e unifor- me nell’intera sezione trasversale e non si distinguono più elementi di diversità morfologica come i raschi, normalmente considerati i microhabitat più ricchi di organismi. Con il proseguire della siccità, l’ambiente acquatico si riduce a un insieme di habitat lentici come pozze perlopiù isolate tra loro, in cui si concentra la maggior parte degli organismi che vi trovano rifugio per superare il momento sfavorevole, fi no alla completa scomparsa dell’acqua.
L’effetto dell’intermittenza delle portate è studiato da alcuni decenni sulla comunità macrobentonica (per una review si veda Boulton, 2003), mentre gli studi sui produttori primari, e in particolare sulle diatomee bentoniche, sono molto più recenti (Boix et al., 2010;
Tornés e Rhuì, 2013). I produttori primari risentono indirettamente della riduzione fi no all’esaurimento della portata perché questo infl uisce sulla concentrazione di nutrienti, velocità e temperatura dell’acqua (Sabater et al., 2006). Gli effetti riscontrati nei diversi studi posso- no essere così sintetizzati, suddividendoli in funzione della risposta:
1) a livello della comunità diatomica, Smucker e Vis (2010) hanno riscontrato variazioni nella compo- sizione in specie e biomassa e una tendenza verso l’affermazione di taxa più generalisti, mentre per quanto riguarda la ricchezza specifi ca i dati sono più controversi;
2) in termini di produzione primaria, sono documen- tati alcuni effetti sui pigmenti fotosintetici, come ad esempio la produzione di carotenoidi. Acuña et al., 2015 osservano inoltre uno spostamento verso l’eterotrofi a all’interno del biofi lm algale;
3) considerando gli effetti sugli individui, si osservano nei tratti in secca elevati tassi di mortalità (70-80%), entro pochi giorni (Barthès et al., 2014) e un aumento
delle forme di resistenza (Timoner et al., 2014).
Nonostante queste prime evidenze sperimentali, gli indici diatomici utilizzati per la classifi cazione ecologica delle acque ai sensi della Direttiva 2000/60/
CE non sembrano registrare queste alterazioni e per alcune idroecoregioni, come ad esempio quelle della Liguria, si mantengono su valori quasi sempre elevati, in alcuni casi persino superiori ai valori misurati nei siti di riferimento regionali (Falasco et al., 2012).
Appare quindi necessario approfondire le ricerche su sistemi di valutazione di tipo biologico più specifi ci per questa tipologia fl uviale, sia per la classifi cazione ecologica dei corpi idrici sia per valutazioni puntuali dell’impatto dei prelievi idrici, in crescente aumento negli ultimi decenni. In tal senso, l’obiettivo di questo articolo è offrire una sintesi degli studi recenti da noi effettuati nei fi umi liguri intermittenti sulla risposta delle diatomee alle alterazioni idrologiche e sui fattori che maggiormente incidono su tale risposta. Sulla base dei risultati ottenuti, sono fornite indicazioni per adattare i metodi di biomonitoraggio a questa tipologia fl uviale, in termini di metriche di risposta, fattori abiotici da considerare e strategie di prelievo.
AREA DI STUDIO E PIANO SPERIMENTALE Piano di campionamento
I dati sperimentali qui considerati sono stati raccolti su 5 fi umi intermittenti del Ponente Ligure: da Ovest verso Est, essi sono il Vallecrosia, l’Argentina, l’Im- pero, il Merula e il Quiliano (Fig. 1). Appartengono tutti all’idroecoregione 9 “Alpi mediterranee” (HER 9), caratterizzata dalla presenza di rocce sedimentarie ricche di calcari e dal clima tipicamente mediterraneo, con estati calde e secche e inverni miti. Sono fi umi a corso piuttosto breve, che attraversano aree abbastan- za naturali nel primo tratto ma che scorrono nel tratto fi nale in un territorio fortemente antropizzato per la presenza di attività turistiche, artigianali, agricole (in
Fig. 1. Area di studio.
Vallecrosia Argentina
Impero Merula
Quiliano
Imperia
Savona
Ligurian sea
particolare fl orovivaistiche e ortofrutticole) e intensa urbanizzazione. In ciascun fi ume sono stati individuati 2 tratti: un tratto perenne (di seguito defi nito “monte”) e uno intermittente nel periodo estivo (di seguito defi nito
“valle”). Sono stati scelti siti di campionamento omo- genei dal punto di vista della classifi cazione chimica e biologica delle acque, in modo da evitare possibili interferenze nell’analisi dei risultati dovute a fattori non direttamente riconducibili all’alterazione idromor- fologica che è l’oggetto di questo studio. In base ai dati dell’ARPA Liguria, lo stato chimico e biologico di tutti e 5 i fi umi è classifi cato come “buono” o “elevato” sia a monte sia a valle.
Sono state condotte 8 campagne di prelievo, da aprile a ottobre 2014, con cadenza ravvicinata nel periodo estivo. In ciascuna sezione (monte e valle di ogni fi u- me) sono stati misurati i principali parametri fi sici e chimici delle acque, descritti in Mossino et al. (2015);
le diatomee sono state raccolte nel transetto seguendo il protocollo standard UNI EN 13946:2005, e in 5 micro- habitat, il più possibile differenziati tra loro in termini di profondità, velocità della corrente, ombreggiamento e presenza di macrofi te. Nel transetto e in ciascun mi- crohabitat è stato selezionato un ciottolo sulla porzione superiore del quale è stata misurata per tre volte la concentrazione di clorofi lla a di diatomee, cianobatteri e alghe verdi, mediante il fl uorimetro da campo Ben- thotorch®. Dopo questa misurazione, è stato asportato il perifi ton mediante spazzolamento. I campioni così ottenuti (6 per ciascuna sezione di campionamento, 1 per il transetto e 1 per ciascuno dei 5 microhabitat) sono stati conservati separatamente in etanolo 50% e portati in laboratorio per la successiva preparazione dei vetrini e determinazione delle diatomee, seguendo la metodologia riportata in Mossino et al. (2015). Le variabili ambientali considerate per caratterizzare la morfologia di ciascun microhabitat sono state: solidi sospesi totali, percentuale di copertura a macrofi te, ve- locità e profondità dell’acqua, isolamento o connessione del microhabitat con il fl usso principale. Gli ultimi tre parametri sono stati utilizzati per calcolare un valore di “stabilità idrologica” HS (Hydrological Stability), come descritto in Falasco et al. (2016a) dove i valori alti di questo indice indicano siti con scarso disturbo idrologico e viceversa.
Metriche biologiche considerate
Dall’analisi della clorofi lla a e della comunità dia- tomica abbiamo considerato le seguenti metriche di risposta alle alterazioni idromorfologiche:
1) metriche composizionali: abbiamo valutato la compo- sizione tassonomica della comunità considerando le specie indicatrici di particolari condizioni dell’habitat (ad esempio grado di lenticità dell’habitat, copertura macrofi te etc.) e la presenza di taxa in Lista Rossa,
sulla base dell’unica lista disponibile in letteratura (Lange-Bertalot e Steindorf, 1996). Sono stati poi calcolati l’indice usato in Italia per la classifi cazio- ne ecologica dei corsi d’acqua, l’ICMi (Mancini e Sollazzo, 2009) e i due indici da cui questo deriva, l’IPS e il TI. Gli indici diatomici sono stati calcolati sia sul transetto (T) sia considerando per ciascuna sezione i dati del transetto sommati a quelli dei 5 microhabitat (T+MH), per valutare se le diverse strategie di campionamento portassero a risultati diversi. Per questo confronto, i campioni sono stati raggruppati in base al valore di HS;
2) metriche strutturali: clorofi lla a dei tre gruppi algali principali, misurata in situ con il fl uorimetro;
3) metriche funzionali: sono state considerate le guild ecologiche a cui appartengono i taxa che compon- gono le comunità nei diversi campioni, seguendo la suddivisione proposta da Rimet e Bouchez (2012).
La capacità delle metriche di rispondere al disturbo causato dalla progressiva riduzione della portata e alle variabili ambientali è stata testata mediante modelli lineari misti generalizzati (GLMM) per tener conto sia della distribuzione non normale delle variabili dipen- denti sia della struttura nidifi cata del piano sperimentale (i.e. l’appartenenza dei punti di campionamento a 5 diversi fi umi). Le variabili predittive considerate nei modelli sono state: 1) variabili continue: profondità dell’acqua, ossigeno disciolto, temperatura, pH, orto- fosfati, nitrati e percentuale di copertura a macrofi te;
2) variabili categoriche: fl usso (perenne/intermittente), data di campionamento (corrispondente alla progres- sione della secca), velocità della corrente, connessione del microhabitat (isolato/connesso) e ombreggiamento della vegetazione riparia. Sono inoltre stati individuati i taxa indicatori di diverse caratteristiche dei microhabitat attraverso l’Indicator Species Analysis.Tutte le analisi sono state svolte con il software R (R Core Team, 2016) e descritte in dettaglio in Falasco et al. (2016a; 2016b) e in Piano et al. (2016).
RISPOSTA DELLE METRICHE DIATOMICHE AL DISTURBO IDROMORFOLOGICO
Metriche composizionali
Composizione delle comunità diatomiche
La composizione in specie delle comunità campio- nate è stata descritta ed analizzata nel dettaglio in un precedente lavoro (Falasco et al., 2016b). Nel com- plesso si tratta di fi umi ad elevata biodiversità, come evidenziato dai valori medi dell’indice di Shannon, che variano da 2,53 a 3,05. A fronte di questa biodiversità generalmente più elevata rispetto a idroecoregioni non mediterranee, si osserva che le specie dominanti sono le stesse che ritroviamo nei fi umi alpini del
bacino del Po, ossia Achnanthidium minutissimum e Achnanthidium pyrenaicum. Accanto ad esse, vi sono poi altri taxa abbondanti in questi fi umi ma più rari altrove: nel Merula, in particolare, è signifi cativa l’abbondanza di Encyonopsis subminuta, Encyonopsis minuta, Cymbella subtruncata e Denticula kuetzingii.
Altri taxa ben rappresentati, ma diffusi anche in altre idroecoregioni, sono Nitzschia inconspicua, Nitzschia fonticola, il genere Fragilaria, Cocconeis lineata e Achnanthidium subatomus. Nel complesso abbiamo osservato che i siti non disturbati (valori elevati di HS) ospitano specie in maggioranza β-mesosaprobie, tipiche di acque di buona qualità. È da rimarcare che circa un terzo delle specie identifi cate sono classifi - cate come prevalentemente acquatiche ma presenti anche in ambienti temporaneamente privi di acqua (MOIST=3 secondo la classifi cazione di Van Dam et al., 1994). In questi siti non sono state ritrovate specie terrestri. Nel periodo estivo (valori di HS inferiori), con l’avanzare delle secche, aumenta leggermente il numero di specie aerofi le e ne compare una terrestre, Adlafi a bryophila. Si osserva con l’instaurarsi della secca un lieve spostamento della comunità verso taxa α-mesosaprobi, con l’aumento della presenza di specie tolleranti come Mayamea permitis. Un altro parametro che descrive l’andamento della secca è la velocità della corrente: per quanto riguarda l’autecologia delle specie nei confronti di questo parametro, si nota che nei siti soggetti ad intermittenza compaiono tre specie limno- fi le, Amphipleura pellucida, Cymbella neoleptoceros e Diploneis elliptica.
Abbiamo poi valutato lo status di conservazione delle specie identifi cate, facendo riferimento alla Lista Rossa compilata negli anni ’90 in Europa centrale che, come detto in precedenza, è l’unica al momento disponibile.
Nei siti non disturbati il numero di specie classifi cate come minacciate è più elevato che nei siti alterati.
Achnanthidium lineare e A. gracillimum raggiungono densità signifi cative in alcuni campioni, provenienti da siti ben ombreggiati dalla vegetazione riparia, scarsa profondità dell’acqua e scarsa presenza di macrofi te acquatiche. Infi ne, è da rimarcare la presenza di due specie invasive, Achnanthidium delmontii e Didymo- sphenia geminata. La prima, in particolare, è nettamente dominante nei periodi successivi alla secca, a rimarcare la sua spiccata capacità di recupero a seguito del disturbo fi sico, quando altri taxa sono sfavoriti.
Indici diatomici
Come è noto, gli indici diatomici si basano in generale sulla sensibilità delle specie alla qualità delle acque (carico organico, nutrienti e contenuto in sali minerali), sull’affi dabilità nella risposta a tali parametri e sull’abbondanza relativa dei vari taxa, secondo un algoritmo che ricalca quello degli indici
saprobici classici. In più, l’indice italiano ICMi è cal- colato come rapporto rispetto a condizioni attese (in assenza di impatti) e quindi dipende fortemente dalla scelta dei siti di riferimento. Abbiamo valutato se gli indici calcolati in questa ricerca sia sul transetto sia sui microhabitat, fossero correlabili anche al disturbo idromorfologico, in termini di stabilità idrologica attraverso la metrica HS. Quest’analisi, i cui risultati sono riassunti nella fi gura 2 e nella tabella I, dimostra che: 1) la percentuale di corrispondenza tra le classi dell’indice HS e le classi degli indici diatomici è molto bassa, in particolare con l’indice ICMi (HS vs IPS = ca.
43%; HS vs TI = ca. 50% HS vs ICMi= ca. 37%); 2) ci sono differenze signifi cative nei valori di HS ottenuti campionando con il metodo tradizionale (T) rispetto ai valori ottenuti su transetto più microhabitat (T+MH);
3) non ci sono invece differenze signifi cative nei valori degli indici diatomici calcolati secondo i due approcci di campionamento; 4) i valori dell’indice italiano ICMi sono sempre molto elevati e in molti casi superano l’unità, condizione che matematicamente corrisponde a un valore maggiore dell’indice osservato rispetto a quello di riferimento.
La conclusione che si può trarre dal confronto dei dati degli indici è che i sistemi di classifi cazione attualmente utilizzati a livello europeo non sono idonei a rilevare il disturbo idromorfologico e che in particolare i fi umi mediterranei necessiterebbero di un affi namento delle metriche da utilizzare e di una ridefi nizione dei siti di riferimento. Le indicazioni scaturite dall’analisi della composizione in specie offrono spunti interessanti per l’inclusione di nuove metriche basate sulla risposta a variabili ambientali connesse con l’idromorfologia, tra cui la velocità della corrente (specie più o meno reofi le o limnofi le), il grado di umidità (specie propriamente acquatiche/aerofi le/terrestri) e l’isolamento dei micro- habitat rispetto al fl usso principale.
Fig. 2. Box plot che rappresenta la variabilità degli indici HS, IPS, TI e ICMi, calcolati in base a due approcci distinti: tradizionale (T) e transetto + microhabitat (T+MH). Per un più agevole con- fronto, tutti gli indici sono stati normalizzati tra 0 e 1. HS= Hy- drological Stability; IPS= Specifi c Polluosensitivity Index; TI=
Trophic Index; ICMi= Intercalibration Common Metric Index.
HS HS IPS IPS TI TI ICMi ICMi T T+MH T T+MH T T+MH T T+MH 1,32
1,20 1,08 0,96 0,84 0,72 0,60 0,48 0,36 0,24
*: p < 0,05
Metriche strutturali: la clorofi lla a
Diversi studi sull’impatto fi sico sulle biocenosi bentoniche considerano tra le varie metriche di risposta variabili strutturali che quantifi cano i popolamenti, come il numero di individui per unità di campionamento o la biomassa. Nel caso dei produttori primari acquatici, la misura più utilizzata per valutare la biomassa è la concentrazione di pigmenti fotosintetici, in particolare la clorofi lla a. Nei nostri studi sui fi umi liguri, abbia- mo misurato in situ la concentrazione di clorofi lla a ascrivibile ai tre gruppi algali prevalenti nel biofi lm, direttamente sui ciottoli utilizzati poi per il prelievo dei campioni, con il fl uorimetro da campo Benthothorch®. La rapidità di questa misurazione, pressoché istanta- nea, ci ha consentito di ottenere un quadro articolato dell’andamento di questo parametro al variare delle condizioni idrologiche, con alcuni interessanti risultati, riportati in dettaglio da Piano et al. (2016). In generale, i fi umi campionati si caratterizzano per valori elevati di
clorofi lla, considerando che si tratta di ambienti oligo- o mesotrofi ci, con picchi oltre 30 μg/cm2, riscontrati soprattutto in condizioni di fl usso stabile. Le diatomee risultano ampiamente il gruppo più abbondante in tutti i siti. La fi gura 3 riporta i boxplot della clorofi lla totale (A) e della frazione di clorofi lla ascrivibile alle sole diatomee sul totale (clorofi lla a diatomee/clorofi lla a totale) (B), confrontando nel tempo (da aprile ad ottobre) i valori ottenuti nei siti perenni di monte rispetto ai siti intermittenti situati a valle.
I valori della clorofi lla totale non variano in modo signifi cativo tra i due gruppi di siti, mentre la differenza nel caso delle diatomee è statisticamente signifi cativa, come risulta dai modelli lineari misti GLMM. Questi ultimi hanno dimostrato che le diatomee sono infl uen- zate positivamente da condizioni di fl usso moderato e buona ossigenazione e negativamente dall’avanzare dell’intermittenza. Il modello applicato ai cianobatteri evidenzia una preferenza di questo gruppo per le pozze
Fig. 3. Box plot della clorofi lla a totale (A) e della proporzione relativa di diatomee (B) nei siti a monte (perenni, in nero) e nei siti a valle (intermittenti, in grigio). Le campagne di prelievo sono state effettuate da aprile a ottobre 2014.
Proporzione relativa di diatomeeChl-a totale (μg/cm2) A
B
isolate e relativamente calde che si formano durante le secche estive. Le alghe verdi, presenti sempre in quantità molto scarse, hanno un andamento opposto a quello delle diatomee, con un incremento signifi cativo nel mese di agosto. Il test di Pearson ha messo in luce una correlazione negativa altamente signifi cativa tra le diatomee e gli altri due gruppi algali (R= -0,59 p<
0,0001per diatomee/cianobatteri e R= -0,76, p< 0,0001 per diatomee/alghe verdi). I risultati mostrano che la variabile di risposta più signifi cativa non è la clorofi lla
totale ma la frazione dovuta alle diatomee, che tende a diminuire in modo evidente nel periodo estivo e nei siti maggiormente disturbati dall’intermittenza idrica.
Dall’insieme dei dati di clorofi lla diatomica, abbiamo misurato il 75° percentile dei campioni soggetti a di- sturbo idrologico (siti a valle) e il 25° percentile dei campioni prelevati in siti non disturbati (siti a monte).
Abbiamo considerato il valore mediano tra questi due percentili, risultato pari a 0,51, come soglia al di sotto della quale si ha un’indicazione di scarsità d’acqua. In
Tab. I. Fattori caratterizzanti i microhabitat, metriche biologiche che rispondono in modo signifi cativo –positivo (+) e negativo (-)– alle variazioni di tali parametri e specie indicatrici. Per queste ultime, sono riportati gli acronimi standard utilizzati nel software Omnidia e riportati nel database di Rimet e Bouchez (2012) e tra parentesi i valori di p calcolati con l’Indicator Species Analysis.
Fattori che caratteriz- zano i microhabitat
Metriche biologiche
di risposta Specie indicatrici Velocità
della corrente
Clorofilla a totale (+), clorofi lla a diatomee (+), alghe verdi (-), IPS (+)
<0,20 m/s : GCAP (0,011);
>0,20 m/s :DMON (0,001) Profondità
dell’acqua clorofi lla a diatomee (+) DGEM (0,049); NSBN (0,007); GVID (0,023); ENLB (0,047); ECMT (0,037) Ossigeno disciolto clorofi lla a diatomee (+),
clorofi lla a alghe verdi (-) Non testato
Ombreggiamento
Assente: FRCP (0,015)
Presente: ACLI (0,022); CLNT (0,017); DEHR (0,005); NCTO (0,033); CPTG (0,017); COPL (0,012); ADAM (0,004); GACU (0,001); EULA (0,007); NRAD (0,007); FMES (0,023); SSEM (0,035); FARC (0,010); AOVA (0,037); DMES (0,035); GDEC (0,031); CALO (0,042)
Isolamento microhabitat
Isolato: CLNT (0,045); NGRE (0,032); PTLA (0,049)
Connesso: DKUE (0,001); ESUM (0,001); GLAT (0,001); SACU (0,001);
FPEM (0,002); CSUT (0,002); UBIC (0,003); SSTM (0,027); CDTG (0,002);
ECES (0,001); ADMO (0,010); GOMP (0,003); GPUM (0,027); NSBN (0,010);
EUFL (0,012); FDEL (0,001); CLAE (0,010); DPAR (0,026); CBAM (0,017);
EUNO (0,048)
Copertura %
macrofi te Taxa in lista rossa (-)
Copertura ≤ 50%: RSIN (0,002); CLNT (0,001); CPTG (0,001); COPL (0,001);
FPRU (0,002); FSAP (0,001); DCOF (0,005); MPMI (0,034); GOMP (0,001);
NMIC (0,038); CPLA (0,024); ENLB (0,038); HPDA (0,050); SBKU (0,050) copertura> 50%: DMON (0,002); DEHR (0,048); GCAP (0,007); FMES (0,002); DGEM (0,023); FGRA (0,010); FAUT (0,042); FCAT (0,011) Stagione
(progressione della secca)
IPS (-), ICMi (-),
Taxa in lista rossa (-) Non testato
Non testata clorofilla a diatomee (-), clorofi lla a alghe verdi (+),
Flussi perenni: DTEN (0,001); NCTO (0,001); PSBR (0,001); ADAM (0,001);
SEBA (0,001); GITA (0,014); EULA (0,015); FMES (0,014); SSEM (0,023);
GACU (0,002); NRAD (0,027); NSBN (0,049); APAB (0,021); AOVA (0,021);
GANT (0,041); CVUL (0,043); DEHT (0,042)
Flussi intermittenti: NINC (0,015); GLAT (0,006); UBIC (0,001); FPRU (0,001); GPUM (0,001); ADGL (0,001); FRUT (0,009); CAFF (0,024); NPAL (0,005); CTRO (0,014); NYCO (0,026); FCAT (0,009); CNCI (0,028) Temperatura Clorofi lla cianobatteri (+)
altre parole, se la proporzione di diatomee (misurata come rapporto tra clorofi lla a diatomica e clorofi lla a totale) scende al di sotto del 51%, questa indica nei fi umi da noi studiati una condizione di disturbo idrologico. In conclusione, nei fi umi mediterranei intermittenti l’ef- fetto dell’instabilità idrologica può essere quantifi cato in termini di percentuale di clorofi lla contenuta nelle diatomee, che si conferma la componente più sensibile all’interno del biofi lm autotrofo dei corsi d’acqua.
Metriche funzionali: guild ecologiche
Da alcuni anni nel biomonitoraggio è stato sviluppato un approccio basato sull’esame di tratti biologici fun- zionali, soprattutto per quanto riguarda i macroinverte- brati bentonici (Bonada et al., 2006), quali ad esempio i gruppi trofi ci funzionali. Nel caso delle diatomee, le specie sono state recentemente classifi cate in base all’appartenenza a guild ecologiche e forme di crescita (Rimet e Bouchez, 2012): basso profi lo, alto profi lo, motili, planctoniche, coloniali, adnate e peduncolate.
Applicando questa classifi cazione ai dati raccolti in questo studio, si è notato un aumento dei taxa colo- niali nel periodo estivo nei siti di valle, mentre le altre guild non mostrano un andamento correlato al disturbo idrologico (Falasco et al., 2016b). In sostanza l’attuale classifi cazione non pare rispondere a questo tipo di alterazione e sembra maggiormente legata, come gli indici diatomici, alla concentrazione di nutrienti.
QUALI VARIABILI
PREDITTIVE CONSIDERARE?
Dalle analisi effettuate in questo studio emergono alcuni fattori ambientali che sembrano incidere mag- giormente sulle varie modalità di risposta della bioce- nosi diatomica. Si tratta di fattori che caratterizzano i microhabitat e le loro variazioni in conseguenza della diminuzione del fl usso idrico. La tabella I riporta tali fat- tori e quali metriche diatomiche rispondono a ciascuno di essi, in base ai risultati dei GLMM e dell’Indicator Species Analysis.
Come si può notare nella tabella I, le caratteristi- che dei microhabitat incidono a diversi livelli sulla biocenosi diatomica e possono quindi essere molto
utili per quantifi care le alterazioni idromorfologiche e studiare la risposta della comunità del biofi lm. Più specifi catamente, le variabili legate a elementi biotici dell’habitat come la presenza di vegetazione acquatica o riparia incidono maggiormente a livello di presenza signifi cativa di singole specie. Variabili più strettamente idrologiche incidono sia sulle singole specie sia sulle altre metriche. Le variabili fi siche e chimiche riportate nella tabella (ossigeno disciolto e temperatura dell’ac- qua) sono state testate solo per i modelli sulla clorofi lla, dove hanno determinato una risposta signifi cativa nei diversi gruppi algali.
CONSIDERAZIONI CONCLUSIVE
Nel complesso, lo studio delle comunità di diato- mee in fi umi mediterranei intermittenti ha aumentato le conoscenze sull’autecologia di specie spesso poco conosciute o considerate minacciate e ha dimostrato che alcune specie rispondono non solo al carico organico o al livello trofi co ma anche a parametri ambientali correlabili al disturbo idromorfologico. Lo studio ha evidenziato che le variabili che più di altre infl uiscono sulle biocenosi diatomiche in questa tipologia fl uviale sono perlopiù variabili a scala di microhabitat, legate al fl usso delle acque (velocità, intermittenza, ossigeno disciolto). Infi ne questa ricerca ha dimostrato l’impor- tanza di campionare in microhabitat diversifi cati tra loro per rendere conto dell’effettiva biodiversità dei tratti fl uviali, spesso molto elevata in queste idroecoregioni.
Ulteriori ricerche dovranno completare le conoscenze sull’autecologia delle specie rispetto ai parametri fi sici in modo da potere in futuro includere, negli indici dia- tomici, coeffi cienti di sensibilità e affi dabilità relativi alla risposta alle alterazioni di tipo idromorfologico, sempre più diffuse nei bacini italiani.
RINGRAZIAMENTI
Gli autori ringraziano l’ARPA Liguria per aver fornito i dati storici necessari alla scelta dei siti di campionamento e per la preziosa collaborazione nella programmazione delle attività di prelievo. Numerosi tesisti e borsisti hanno preso parte alle attività di campo e di laboratorio: Sabrina Mossino, Marta Franchino, Alberto Doretto, Giacomo Bozzolino, Leonardo Manzari e Irene Conenna.
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